郭 暉

(新鄉(xiāng)學院生命科學與基礎醫(yī)學學院，河南 新鄉(xiāng) 453003)

鎘(Cd)是一種具有遷移性差、富集性高、毒性強且不易被分解等特點的重金屬污染物，具有很強致癌性，被列為Ⅰ類致癌物。2014年4月發(fā)布的《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，我國Cd的點位超標率達到7.0%，Cd污染耕地面積超過20萬hm2，是我國分布范圍最廣的土壤重金屬污染物。Cd流入土壤之后對土壤微生物代謝和養(yǎng)分供應能力造成嚴重損害[1]。據(jù)統(tǒng)計，我國每年受到重金屬污染的糧食達1200萬t，糧食產(chǎn)量減少達100萬t，導致直接經(jīng)濟損失至少200億元[2]。此外，Cd的環(huán)境承載容量較小，易被植物吸收，在植物中積累的濃度越高，對植物的傷害就越大。一些主要農(nóng)作物，尤其是小麥、水稻等對Cd的積累能力很強，從而通過食物鏈進入人體，損害人體健康。

小麥不僅是全世界最受重視的糧食農(nóng)作物之一，同時也是我國第2大糧食農(nóng)作物，其品質和產(chǎn)量直接關系著世界糧食安全和國民生活水平。但是部分地區(qū)農(nóng)田面臨嚴重的Cd污染，頻繁出現(xiàn)小麥Cd超標現(xiàn)象，造成小麥產(chǎn)量下滑，嚴重影響了小麥產(chǎn)量和糧食安全[3]。有研究表明，Cd能顯著降低小麥種子發(fā)芽率，且隨著鎘含量的增加，小麥的發(fā)芽率呈下降趨勢[4]。另外，Cd對小麥的生長有一定的抑制作用，且隨著鎘濃度的增大，其抑制作用越強[5]。

植物生長所需有機物主要來源于光合作用產(chǎn)物，另外土壤質量和土壤肥力也是影響植物生長的重要因素。因此，本試驗通過研究不同濃度Cd脅迫對小麥光合特性和根際土壤酶活性的影響，探討Cd污染對小麥生產(chǎn)的影響機制，為進一步采取措施減輕Cd污染對小麥生產(chǎn)的影響提供依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 試驗材料

供試小麥品種為“矮抗58”，由西北農(nóng)林科技大學農(nóng)學院提供。

1.2 試驗設計

采用土培法試驗，所用土壤經(jīng)自然風干后磨碎，于高壓滅菌鍋中經(jīng)蒸汽滅菌后裝入盆栽容器，每盆裝10kg。制備Cd2+濃度梯度為0mg·L-1、50mg·L-1、100mg·L-1、200mg·L-1的CdCl2溶液，取1L溶液加入各盆，模擬Cd含量為0mg·kg-1、5mg·kg-1、10mg·kg-1、20mg·kg-1的污染土壤，平衡3個月后備用，分別記作Cd0、Cd5、Cd10、Cd20，每個處理5個重復。

選取籽粒飽滿的小麥種子于5% H2O2中消毒20min，用蒸餾水洗凈后播種到每個盆中，出苗后控制每盆9株幼苗，所有盆缽隨機放置。待小麥長出3枚真葉后，定期補充1/4 Hoagland營養(yǎng)液以保證營養(yǎng)供應充足，采用稱重-澆水法維持土壤水分，同時防治病蟲害。種子于10月上旬播種，于旗葉完全抽出后進行各類指標的測定。

1.3 光合指標測定

主要測定比葉重、葉綠素含量和凈光合速率Pn。葉綠素含量采用95%乙醇提取，使用分光光度計測定。Pn使用Li-6400XT便攜式光合作用測定系統(tǒng)測定，測定時間為晴天9∶00—11∶00。

1.4 根際土壤酶活性測定

主要測定土壤蔗糖酶(S-SC)、過氧化氫酶(S-CAT)和脲酶(S-UE)、脫氫酶(S-DHA)活性。其中，S-SC活性采用3，5-二硝基水楊酸法測定，S-CAT活性采用H2O2還原法測定，S-UE活性采用靛酚藍比色法測定，S-DHA活性采用2，3，5-氯化三苯基四氮唑還原法測定。以上所有土壤酶均使用試劑盒(Solarbio)測定。

1.5 數(shù)據(jù)分析

試驗數(shù)據(jù)均采用軟件Excel進行簡單計算、數(shù)據(jù)整理和繪圖，采用R軟件來進行方差分析和多重比較。

2 結果與分析

2.1 Cd脅迫對小麥比葉重的影響

由結果可知，Cd脅迫可顯著降低小麥比葉重，且隨著Cd濃度增大，比葉重降低越明顯，見圖1。比葉重在Cd0處理下最大，為4.18±0.12mg·cm-2，在Cd5處理下略微下降，為4.04±0.22mg·cm-2，但在這2個處理水平下差異不顯著，說明Cd5的脅迫水平未對比葉重造成顯著影響。比葉重從Cd10開始顯著下降，Cd10處理下比葉重為3.45±0.13mg·cm-2，比Cd0降低了17.56%。Cd20處理下比葉重最小，為3.16±0.08mg·cm-2，顯著低于其他處理，比Cd0、Cd5、Cd10分別降低了24.45%、21.79%、8.36%。

圖1 Cd脅迫下小麥比葉重注：相同小寫字母表示在0.05水平上差異不顯著，不同小寫字母表示差異顯著；下同。

2.2 Cd脅迫對小麥葉綠素含量的影響

Cd脅迫下小麥葉綠素含量見表1。葉綠素a含量隨Cd濃度增加而呈降低趨勢。Cd0處理下葉綠素a含量最大，但與Cd5差異不顯著。Cd20處理下葉綠素a含量最小，但與Cd10差異不顯著。Cd10和Cd20處理下葉綠素a含量顯著低于Cd0和Cd5，其中Cd10處理下比Cd0、Cd5分別降低了18.49%、14.17%，Cd20處理下比Cd0、Cd5分別降低了23.16%、19.08%。葉綠素b含量同樣隨Cd濃度增大而減小，但是不同處理間差異顯著性與葉綠素a不同。Cd0下葉綠素b含量最高，顯著高于其他處理。Cd5和Cd10處理下葉綠素含量差異不顯著，二者顯著低于Cd0，比Cd0分別降低了9.28%、21.60%。Cd20處理下葉綠素含量顯著低于Cd0和Cd5，但與Cd10差異不顯著，比Cd0、Cd5分別降低了24.32%、16.58%。

表1 Cd脅迫下小麥葉綠素含量

2.3 Cd脅迫對小麥凈光合速率的影響

Cd脅迫下小麥凈光合速率隨著Cd濃度增大而減小，且變化規(guī)律與葉綠素a相同，見圖2。凈光合速率在Cd0處理下最大，達到27.48±2.15μmol·m-2·s-1，在Cd5處理下略微下降，為26.49±2.31μmol·m-2·s-1，但二者之間差異未達到顯著水平。凈光合速率在Cd10處理下降至22.76±2.52μmol·m-2·s-1，顯著低于Cd0和Cd5，比Cd0、Cd5分別降低了17.17%、14.08%。Cd20處理下凈光合速率最小，僅20.04±2.17μmol·m-2·s-1，與Cd10差異不顯著，但顯著低于Cd0和Cd5，比Cd0、Cd5分別降低了27.07%、24.35%。

圖2 Cd脅迫下小麥凈光合速率

2.4 Cd脅迫對小麥根際土壤酶活性的影響

Cd脅迫下小麥根際土壤酶活性均隨Cd濃度增大而減小，見表2。S-SC活性和S-CAT活性變化趨勢相同，均在Cd0處理下最大，在Cd5、Cd10處理下有所下降，但3個處理間差異不顯著。在Cd20處理下最小，顯著低于Cd0和Cd5。Cd20處理下，S-SC活性比Cd0、Cd5分別下降了57.29%、50.36%，S-CAT活性比Cd0、Cd5分別下降了48.66%、45.30%。

表2 Cd脅迫下小麥根際土壤酶活性

S-UE活性在Cd0處理下最大，顯著高于其他處理。Cd5和Cd10處理下S-UE活性開始顯著下降，分別比Cd0下降了27.48%、44.49%，但這2個處理之間差異不顯著。S-UE活性在Cd20處理下最小，顯著低于Cd0和Cd5，比Cd0和Cd5分別下降了57.74%、41.73%。

S-DHA活性在Cd0處理下最大，在Cd5處理下有所下降，但未達到顯著水平。在Cd10處理下，S-DHA活性顯著低于Cd0，比Cd0下降了41.67%，略低于Cd5，但二者之間的差異未達到顯著水平。在Cd20處理下最小，顯著低于Cd0和Cd5，比Cd0、Cd5別降低了54.63%、43.02%，但與Cd10的差異未達到顯著水平。

3 討論

Cd作為毒性最大的重金屬之一，其在植物體內積累的含量超標會引起不同組織和器官的毒害癥狀，抑制植物生長和發(fā)育。研究表明，植物受到Cd毒害后會造成植物根系活力的減弱、植物體內氧化還原失衡、植物光合能力降低，從而使植物根系生長受阻以及減弱對礦物質元素的吸收，致使植物出現(xiàn)生長不良的形態(tài)特征，嚴重者可導致植物死亡[6]。

3.1 Cd脅迫對植物光合作用的影響

植物進行光合作用是一個高度自我調節(jié)的過程。比葉重指植物葉片所積累的有機物的量，其一定程度上可反映植物光合作用合成同化物的能力。已有研究顯示，植物光合作用的能力與其葉片比葉重之間存在一定的聯(lián)系，在一定范圍內隨著比葉重的增加，植物光合能力也增加[7]。葉綠體是植物葉片進行光的吸收、傳遞和轉化的場所，且葉綠素在一定程度上可以作為在某種環(huán)境脅迫下植物光合能力強弱的重要指標。較高濃度的Cd污染會造成葉綠素含量降低、葉綠體膨脹和變形，從而影響光合作用[8]。本研究顯示,在不同土壤Cd含量下，小麥葉片比葉重和葉綠素含量有不同程度的增加或降低，低含量Cd對小麥葉片比葉重和葉綠素合成影響程度較弱，高含量Cd則影響較為顯著。這與于永昂等[9]的研究結果相類似，其研究顯示,在不同濃度的Cd脅迫下，小麥葉片葉綠素含量出現(xiàn)不同程度的減少，尤其是高濃度Cd脅迫下，小麥的光合能力受到嚴重影響，抑制了小麥的生長發(fā)育。導致此結果的原因可能是小麥處于Cd脅迫的環(huán)境中，吸收了較多的Cd2+，間接引起葉綠體形態(tài)及結構發(fā)生改變[8]，從而導致葉綠體功能紊亂，最終葉綠素含量下降。除了比葉重和葉綠素含量，植物光合速率還受到其他多種因素的影響。Cd通過影響植物對與其光合作用有關的元素的吸收和轉運、植物葉片氣孔開閉程度、電子傳遞等來削弱植物的光合能力[8]。本研究發(fā)現(xiàn),在不同土壤Cd含量下，小麥葉片凈光合速率呈現(xiàn)出不同程度的降低趨勢，尤其是在高濃度Cd脅迫下，凈光合速率下降較為顯著，表明高含量Cd對小麥的光合作用的抑制更為強烈。在Cd濃度較高的環(huán)境下，植物葉片氣孔導度、蒸騰速率和凈光合速率均顯著下降[10]，進一步證明了Cd可通過影響植物氣孔的開閉程度進而影響光合作用。本研究中Cd脅迫下小麥凈光合作用速率降低可能是由Cd脅迫下葉片組織改變、葉綠體功能失常、葉綠素含量下降、氣孔張開程度減小等原因共同導致。

3.2 Cd脅迫對土壤酶活性的影響

土壤酶對土壤中的生化反應起催化作用，是土壤中具備生理活性的酶類總稱。土壤酶是土壤生態(tài)系統(tǒng)的核心，主要為土壤中微生物、動物和植物根系的分泌物，參與有機質分解、土壤微生物能量和營養(yǎng)獲取、污染物降解等重要生態(tài)過程。其中土壤蔗糖酶活性能反映土壤熟化程度與肥力水平，土壤過氧化氫酶可用來表征土壤的生化活性，土壤脲酶直接參與土壤有機態(tài)氮的轉化狀態(tài)，土壤脫氫酶參與有機物的降解。土壤酶活性可以快速反映土壤質量的演變，促進土壤代謝過程，從而促進植物的生長發(fā)育，是評價土壤質量和肥力的重要輔助指標[11]。土壤酶活性易受到植被類型、施肥系統(tǒng)和根系分泌物等環(huán)境因素的影響，對生態(tài)環(huán)境的變化非常敏感。本研究發(fā)現(xiàn)，4種土壤酶活性總體隨Cd濃度的增加呈降低趨勢，在Cd20時降幅最大，S-SC、S-CAT、S-UE、S-DHA活性比Cd0分別下降了57.29%、48.66%、57.74%、54.63%，可能是由于Cd污染對土壤微生物、植物根系的產(chǎn)生了毒害，導致分泌物減少，降低了土壤酶活性。

3.3 緩解Cd毒害可采取的措施

本研究發(fā)現(xiàn)，小麥光合能力和根際土壤酶活性隨著Cd濃度增高呈減低趨勢，表明Cd脅迫嚴重影響了小麥光合作用、土壤質量和肥力，因此在修復Cd污染土壤時，可通過采取措施提高作物光合能力、土壤酶活性。叢枝菌根真菌arbuscular mycorrhizal fungi，AMF)能夠與陸地上絕大多數(shù)植物根系形成AM共生體，進而對宿主植物產(chǎn)生多種積極效應，其中最基本的效應就是緩解逆境脅迫，增強植物的抗逆能力，包括重金屬、鹽堿、干旱、病害、澇害和寒害等[12]。研究表明，接種AMF可顯著增加作物的株高、葉長和生物量，接種根內球囊霉菌(Glomus intraradices)和摩西球囊霉菌(Glomus mosseae)使得植物的凈光合速率分別提高51.01%、54.36%[13]。AMF還能提高土壤酶活性，羅方舟等研究發(fā)現(xiàn)，接種摩西球囊霉菌使旱稻根際土壤脲酶及蔗糖酶活性顯著提高，提高幅度為9.6%～44.5%，從而促進根際土壤碳素和氮素循環(huán)，并顯著提高旱稻根系、地上部和籽粒的生物量[14]。此外，施用生物炭可以改善地下根系和地上莖葉形態(tài)，改善葉片光合和根系對水分和礦質元素的吸收能力，土壤中添加量為50g·kg-1生物炭可使葉片葉綠素含量和凈光合速率分別提高21.01%和167%，從而促進作物生物量的積累，為后期產(chǎn)量的形成奠定基礎[15]。另有研究表明，生物炭在制備過程中，植物生物質原料蜂窩狀結構構成的大孔以及熱解過程中碳的損失及碳架斷裂收縮形成的微孔共同構成了疏松多孔的結構，不僅使其具有強的吸附和固定重金屬能力，而且為土壤微生物提供了良好的棲息環(huán)境，有利于微生物活動，提高微生物生物量和土壤酶活性[16]。因此，在生產(chǎn)中可采用接種AMF、施用生物炭等方法修復Cd污染土壤，減少Cd對農(nóng)作物的毒害。